全 文 ：第 2卷 第 1期
2X( 巧 年 2 月
中 国 安 全 生 产 科 学 技 术
Jo u m al of s司eF yt cS le cn e a n d 毛沈hn o l o留
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2X( 巧
文章编号 : 167 3 一 193 X( 2以万 ) 一 m 一 02 1 一 0’7
重金属单一污染对灯心草生长及
重金属积累特性的影响 关
孙 健 , ,铁柏清 , , 钱 湛 ` , 杨佘维` , 毛晓茜` , 赵 婷 ` , 青山勋2 , 罗荣“
( 1
. 湖南农业大学资源环境学院 ,长沙 4 101 28 )
( 2
. 冈山大学资源生物科学研究所 ,仓敷市 71 住仪目石 日本 )
摘 要 :盆栽试验结果表明 :在土壤环境质量标准低浓度设置范围内 , dC 、 巧 、 C u 能够刺激灯心草的
生长 。 而 sA (地上部除外) 、 nZ 在整个浓度设置范围内对灯心草的生长都表现出抑制作用 。 相对
于地上部而言 ,各重金属对灯心草地下部生物量影响趋势不明显 。 单一污染条件下 ,各种金属对
灯心草各项生长指标的抑制程度大小排序为 : nZ > sA > uC > bP > dC 。 以灯心草生物量减产 10 % 为
依据 , 可以将土壤中 cd 、 几 、 cu 三种重金属临界值分别设定为 10洲酬吨、 10 I n g /吨 、 10 11心 z掩。 灯心
草不适合在 nZ 污染的土壤中种植 , 土壤中 sA 临界值则尚需作进一步的研究来确定 。 除 dC 外 ,其
余四种重金属均主要积累在灯心草根部 。 根据线性回归分析 ,以 、 bP 在灯心草地上部和地下部以
及 sA 在灯心草地下部的积累量与土壤中对应各重金属添加量之间存在显著线性关系 (P < 0 . 5) 。
关键词 :单一重金属 ;污染 ;灯心草 ;生长 ;积累特性 ;土壤临界值
中图分类号 : x5 3 文献标识码 : A
E肠eC st of uC
,
dC
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of er fe er n e e i n d e x of
收稿 日期 : 2X() 5 一 12 一 14
作者简介 : 孙 健 ( 19 80 一 ) ,硕士研究生 。
` 基金项目 : 中日合作丰田基金项目资助 (殉咖 F I J I日印 1一路 010 )
中 国 安 全 生 产 科 学 技 术 第 2 卷
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重金属在空气 、土壤和水体中的存在对生物有
机体产生严重的影响 , 并且其在食物链中的生物富
集极具危险性〔’ 〕。 在治理重金属污染土壤的众多方
法中 ,植物修复技术因其治理效果的永久性 、治理过
程的原位性 、 治理成本的低廉性 、 环境美学的兼容
性 、后期处理的简易性等特点 , 受到人们的普遍推
崇 z[, 3〕。 利用植物从污染土壤中提取重金属效率的
高低取决于植物本身的属性 。 然而 , 目前发现的超
累积植物往往植株矮小 、 生长速度慢 , 再加上受气
候 、土壤环境条件的限制 ,在实际应用中能够去除土
壤污染元素的总量较小 , 因而作为土壤修复植物 ,具
有较小的经济和应用价值 卿而一些普通植物虽然
对重金属耐性低 ,组织中重金属累积量也不高 ,但由
于其生长速度快 、生物量大 ,在给定时期内带走的单
位面积土壤中重金属总量也大 , 因而也具有极大的
利用价值 。 对此 ,有人提出仅仅应用植物的生物富
集系数和转运系数作为超累积植物的评价指标是远
远不足的 , 还必须考虑植物的生长周期和生物量 。
即富集质量分数虽未达某一水平 ,但生长快 、生物量
大的植物也能作为超富集植物囚 。 在重金属对植物
的毒害方面 ,研究者已经从形态 、 生理生化 、 细胞核
分子水平作了大量的研究工作 ,主要集中在剂量效
应关系的研究上 ,并从以前的高剂量 、短期的急性毒
性试验向低剂量 、 长期的慢性毒性试验转变的趋
势困 。 重金属污染下生物体抗性机理的研究一直是
重金属污染生态学的重要内容之一 。 目前有关重金
属污染对植物生态毒理效应的研究主要集中于陆生
及水生植物 ,而对湿地植物的研究还涉及较少 。
灯芯草 ( J~ u s e伍l se ) 别名 : 野席草
、 灯草 、 水
灯心 ,是席草类 、莎草科蒲草属 、多年生草本作物 ,在
我国分布较广 。 灯心草以其经济 、药用价值高而广
泛应用于医药和民用工业 ,在利用其治理城市污水
方面也有相关报道 [ 7 ,“ 〕。 e d 、 外 、 e u 、 z n 、 A s s 种重金
属元素可代表采矿及冶炼厂所排污水和大气的典型
污染物 , 由其导致大面积的土壤污染给我国农业生
产和人们身体健康造成了极大的不利影响 。 本次盆
栽实验旨在研究 Cd 、 bP 、 uC 、 nZ 、 A s 单一污染对灯心
草生长及生理生化指标的影响 , 力求探明 5 种重金
属对灯心草的生理毒害机制及设定在重金属污染区
适合种植灯心草土壤中的各重金属临界毒性效应
值 , 以期同时获得最佳的经济效益和生态效益 , 同时
丰富环境污染生态学内容 。
1 材料与方法
1
.
1 供试材料
供试土壤采 自湖南农业大学教学实习基地 , 为
红壤性水稻土 (其理化性质及重金属含量背景值见
表 1 ) 。 供试植物为典型 的湿生 植物— 灯 心草( uJ cn u s e fu se ) ,野外采集 。 各重金属添加形式 : Cd -
C 12
·
2
.
5姚 0 、 bP N仇 、 C u C12 · 2玩 O 、 Zn N场 · 6玩 O 、
N aZ HA s仇 · 7姚。 均为分析纯试剂 。 陶瓷盆 : 直径为
30 c m
,高为 20 e m 。
1
.
2 盆栽实验
供试土壤经自然风干 、捣碎 、剔除杂物后过 2 ~
筛 ,同时测定其基本理化性质及重金属含量背景值。
于每陶瓷盆中装土 5吨 ,按预先设置的浓度 (参照表 2)
于每盆中添加 dC lzC · 2 . 5珑O 、 R入q 、 uC 姚 . 2残O 、 Z n N马
.
6瑞。 、呱HsA O4 · 7玩O 等各外源重金属 , 同时按盆栽作
物对养分的需求 (即 N 加0n 娜吨 、几飞 1叽l娜掩、乓ol 印
一姗 n娜吨) , 分别加人尿素、 磷酸二氢钾和硫酸钾
《 】〕、姗、 艾肠玛犷吨 ,喷施清水充分混匀后平衡一周 ,作
为模拟不同浓度的重金属污染土壤 。 向每盆中分别
移栽野外采集的灯心草卯 株 ,并将每株在距土面 cZ m
处剪断 , 待其重新生长 。 试验期间定期浇水 , 保持
70 %的田间持水量 。 待其生长至 150 天后收获 ,沿土
第 1期 中 国 安 全 生 产 科 学 技 术
表剪取地上部 ,测量株高并观察记录其新增株数 , 同
时洗出根系 。 在 105 ℃下杀青半小时 , 70 ℃烘干 ,称量
地上部和地下部干重 。
表 1 供试土坡基本理化性质
肠阎 e , 几州因皿 d d曰对。目 p印伴川冶 仗 抚劝的 骊如
勺一sA叫 有机质 ( g’ 吨
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重金属背景含量 O川 et n t of
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表 2 盆栽试验处理元素种类和处理水平 ( n堪 / gk )
T日bl e Z T川姗如州脚 t e l . 川呼 n林 . 目 臼, 翻栩啤川 】e代七
in het 械 嘴皿 。目“倒血 . ( n娜 gk )
土壤环境质量标准 (BG 七巧 1冬
处理水平 佑 )卫祀 3呱司 O曰龙 肋让
处理元素 毛咫 t k w e l DW i叮侧” 劝以咖曲勺 3曰止园
肠既 t e le脱 n t (BG U巧1冬劣 )
1 2 3 4 二级 三级
S契。司 (;田山 ,111践 G o d e
对照 — — — — — _肠 n加1
sA 10 30 40 80
共 0 . 30
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蛋 10
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水田 ` 25
旱地 ( 30
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鉴 4以)
续别】)
水田 《 30
早地 ` 40
2 结果分析与讨论
2
.
1 单一重金属污染对灯心草生长的影响
dC
、
bP
、
C u
、
nZ
、
sA 单一重金属污染在试验条件
下对灯心草各项生长指标的比较列于表 3 。 表中结
果为 3 次重复的平均值 。 通过方差分析和多重比较
可以区分出添加的重金属元素对植物生长的综合影
响差异 。
2
.
1
.
1 单一重金属污染对灯心草新增株数的影响
从表 3 可以看出 , 在土壤环境质量二级标准范
围内 , Cd 、 bP 、 C u 单一处理对灯心草的新增株数有一
定的促进作用 (处理水平 2 、 3 、 6 、 7 、 10 、 1 1 ) 。 在三者
污染下 ,灯心草新增株数均高于对照且随着各重金
属处理浓度的增大而增加 。 但当浓度超过此范围
后 ,其新增株数随重金属处理浓度进一步增加而显
著减少 (在水平 4 处的 dC 处理除外 ) 。 当在 zn 、 sA
单一处理条件下时 ,灯心草新增株数均少于对照 ,并
随着各自浓度的增加而呈现出不同的变化趋势 。 nZ
处理时随着处理浓度的增加其新增株数呈现下降趋
势 ; sA 处理时随着处理浓度的增加其新增株数呈现
先升后降的趋势 。 从新增株数与对照相比而言 ,各
单一重金属对灯心草新增株数的促进程度大小排序
为 : Cd > bP > uC > sA > nz 。
2
.
1
.
2 单一重金属污染对灯心草株高的影响
由表 3 可知 , 除了在土壤环境质量二级标准范
围内 C d 、 bP 单下处理下 (处理水平 2 、 3 、 6 、 7) 的灯心
草株高比对照大外 ,其它各处理水平下的株高均低
于对照 ,差异性显著 ( P > 0 . 5 ) 。 且在 Cd 、 bP 、 C u 、 nZ 、
sA 单一污染下灯心草株高随着各处理元素浓度的
增加而呈现出的变化趋势与新增株数的变化趋势相
一致 ,随着 dC 、 几 、 sA 处理浓度的增加其株高呈先升
后降的趋势 ;随着 C u 、 nZ 处理浓度的增加其株高呈
下降的趋势 。
2
.
1
.
3 单一重金属污染对灯心草地上部干重的影响
土壤元素的临界含量 (土壤元素环境质量基准 )
是制订土壤环境质量标准的基础 。 作为制订土壤环
境质量基准方法之一的生态环境效应法 ,是基于土
壤一植物体系 、土壤一微生物体系 、 土壤一水体系或
其中任何一种体系的环境质量标准推算土壤中重金
属元素的最高允许浓度 。 应用生态环境效应法得出
的土壤环境质量基准值是有害物质在土壤中有所积
累 ,但对农作物和环境尚没有造成危害和污染 。 为
此 ,国家土壤环境容量协作组于 19 1 年制定了以作
物产量为依据来确定土壤临界含量的方法 。 依据规
定将植物生物量或产量减少 5% 一 or % (灯心草产
量数额小取高限 )土壤有害物质的浓度作为土壤有
害物质的最大允许浓度〔” , ’ 2〕。 由表 3 可见 , 当土壤
中 cd 含量分别为 0 . 3 11娜吨 、 1 11娜掩和 or l玛少吨时
为o5绷10期o2姗1025.0350dC几cu乙
注 : 1 、 2 、 3 、 4 表示不同的处理元素处于同一竖列处理水平 。
,
.
3 分析与测定方法
dC
、
bP
、
uC 和 nZ 含量的测定 : 土样经王水一高
氯酸消化 ,植株分地上部和地下部采用浓硝酸一高
氯酸消化 ,原子吸收分光光度计 (从一科6 , 日本岛津 )
测定 ; A s 的测定 : 二乙基二硫代氨基甲酸银比色法
测定 0[] 。 试验结果为 3次结果平均值 。 数据处理采
用 M ic or so ft xE e el 进行相关性检验和 D件 3 . 01 中文
数据统计软件进行方差分析和多重 比较 。
中 国 安 全 生 产 科 学 技 术 第 2卷
表 3 单一重金属污染对灯心草新增株数 、株高 、地上部干孟和地下部干重的影响 (平均值 土标准差 N = 3)
T目bl e 3 T b e e肠Ce 妇 of 血心 e 坛汾Vy n拙 atl st r巴沼加 奴 幻纪w 由侧时 . 叮川班 r ,此 口田 t h e吵 t ,
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二 3)
处理元素 处理水平 灯心草 ( Jucn us E伍」se s )
2
3
4
5
6
7
8
9
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新增株数 (株 /盆 )
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株高 ( cm )
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.
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1
.
20 士 0
.
16kl
注 : 1 . 同一竖列的不同字母表示用 此1) 方法测试时在 5% 水平上的差异显著性
2
.
D汪re re nt 】e t t e 。 (诫而 n th e ~
e o h川m ) iind c ate a is 孚涌cant d ife ~
e at s % veI el 巧D tes
.
与对照灯心草地上部干重相 比较 , 均表现出增产趋
势 ,其增产的幅度为 10 . 73 % 一 54 . 30 % ;但在 C d 含
量为 20 1l l g/ kg 时 ,灯心草地上部干重 比对照减少了
26
.
79 % > 10 %
。 由此可见 , 当土壤中 c d 浓度在土
壤环境质量二级标准范围内时 , 灯心草地上部产量
呈现出上升趋势 ,说明在此浓度范围内的 dC 浓度促
进了龙须草的生长 。 但超出此浓度范围后 ,重金属
C d 将显著地抑制灯心草的生长 。 因此 ,可以将土壤
中 c d 的临界值设定为 10 m留 kg 或稍高于此值 。 对
于 bP 处理 ,在土壤环境质量二级标准浓度范围内与
对照灯心草地上部干重相比较 ,均表现出增产趋势 ,
在超过该浓度范围后则开始减产 , 其减产幅度为
14
.
38 % 一 30
.
25 % > 10 %
。 据此 , 可以将 bP 的土壤
环境质量二级标准上限值设定为适合种植灯心草土
壤中 bP 的临界值 。 在重金属 C u 和 zn 处理下 ,灯心
草地上部干重均随重金属浓度的升高而递减 ,除 uC
处理在 50 1 11岁 kg 时高于对照外 ,其余处理均低于对
照 。 但 uC 处理在为 10 1玛夕吨 时降幅为 4 . 14 % <
10 %
。 因此 ,可 以将土壤中 uC 的临界含量设定为
10 m g/ k g
。 而在 z n 处理下灯心草地上部干重最大
值仅 为 14 . 30 1l lg/ kg , 相对 于 对 照 减产 幅度 为
31
.
2 % > 10 %
, 由此可认为灯心草不适宜在 nZ 污
染土壤上种植 。 对于 A s 处理 ,灯心草地上部干重则
表现出与重金属 C d 处理类似的变化趋势 : 随着重金
属处理浓度的增加其地上部干重均呈上升趋势 ,且
最大值所对应 的重金属含量均超出了土壤环境质量
二级标准 。 但与 dC 处理不同的是 sA 处理虽然在
40 m岁k g 时灯心草地上部干重达到最大 ,高于对照 ,
第 1期 中 国 安 全 生 产 科 学 技 术
但当土壤中 A s 含量低于或高于此值时灯心草地上 区的植被重建 、 固土和固沙蓄水提供了科学根据 。
部干重均比对照低 。 因此 ,对于适合种植灯心草的 2 . 2 dC 、 p b 、 C u 、 Z n 、 sA 在灯心草植株中的含 t 与
土壤中 A s 含量的临界值尚需做进一步的研究予以 分布
确定 。 通过比较分析各重金属及其各处理水平对灯 基于盆栽模拟试验 dC 、 bP 、 uC 、 nZ 、 sA 单一污染
心草新增株数 、株高和地上部干重的影响 ,可见对新 条件下 ,各重金属在灯心草植株体不同部位的积累
增株数 、株高和地上部干重的影响趋势是一致的 , 由 量见表 4 。 由表 4 可知 ,灯心草在不同浓度处理水
此可以断定单一重金属污染对灯心草地上部于重的 平单一重金属污染土壤 中生长 5 个月后 , Cd 、 bP 、
影响主要是通过影响其新增株数和株高造成的 , 这 Cu 、 nZ 、 A s 在植株体内的含量与分布均不相同。 对
对于应用灯心草修复重金属污染土壤具有现实的指 于地上部而言 ,在浓度梯度设置范围内 , 主要表现为
导意义。 3种变化趋势 : ( l) 随着重金属处理浓度的增高 , 灯
2
.
1
.
4 单一重金属污染对灯心草地下部干重的影响 心草地上部 C d 、 zn 含量呈上升趋势 。 ( 2 )随着重金
由表 3 可以看出 ,不同重金属污染对灯心草地 属处理浓度的增高 ,灯心草地上部 玲 、 sA 含量呈先
下部干重的影响存在一定的元素种类差异 。 当土壤 降后升的趋势 。 ( 3 )随着重金属处理浓度的增高 ,灯
中 c d 含量为 0 . 3 一 11n g/ k g 、 bP 含量为 l o m g/ 吨 、 Cu 心草地上部 uC 含量呈先升后降的趋势 。 除在处理
含量为 50 1119/ 吨时灯心草地下部干重均高于对照 , 水平 3 处 uC 含量在灯心草地上部最大外 ,其他 4 种
其增产幅度为 3 . 43 % 一 31 . 86 % 。 而其它各浓度处 重金属在灯心草地上部积累量达到最大时均出现在
理水平的地下部干重均低于对照 。 与单一重金属对 处理水平 4 。 dC 、 bP 、 uC 、 nZ 含量分别为对照 的
灯心草地上部干重的影响相 比较 ,影响的趋势基本 123 . 83 倍 、 2 . 7 倍 、 1 . 97 倍 、 19 . 51 倍 ( A s 含量在对
上一致 ,但从多重比较分析来看其影响程度相对较 照灯心草地上部未检出 ) 。 对于地下部主要表现为
小 。 可见灯心草地下部对重金属的抗性要大于地上 两种变化趋势 : ( l) 随着重金属处理浓度的增高 ,灯
部 ,这种特性对于利用灯心草进行土壤重金属污染 心草地下部dC 、 bP 、 nZ 、 A s含量呈升高的趋势 。 ( 2)
表 4 灯心草在 以 、伟 、 uC 、助、 sA 单一污染土坡中生长 5 个月后体内的重金属含 t 及分布 {平均值 土 标准差 }
朴心 e 4 0 圈洲戈 n 奴, 廿. ” or Cd 、几 、 〔恤、趾 . 日 sA 址 山 e v ar 幻 su 。晓脚 1. of J血比璐 D击硬赶写
丘ve n 加旧 tI ` 班触 r it 巴赴山巨由口 . 城 恤施心 e c 0 0加血. . 扭d 50 11 (
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处理水平
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转运系数
地上部 (m g/ 吨 )
地下部 (m g/ 吨 )
转运系数
地上部 ( m岁吨 )
地下部 ( n解掩 )
转运系数
地上部 ( m留吨 )
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转运系数
地上部 ( m扩吨 )
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注 : (平均值 士 标准差 )同一行数据中无相同字母者表示差异性显著 . (~
士 sD )压玉 r e in le t e招 (初 iht n het ~ , )
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中 国 安 全 生 产 科 学 技 术 第 2卷
随着重金属处理浓度的增高 ,灯心草地下部 Cu 含量 部 厂本文支持这一看法 。 其原因是 bP 在根系主要以
呈先升后降的趋势 。 四种重金属最大值出现规律与 bP ( R儿)和 bP CO : 等沉淀形式存在 ,在植物汁液中也
地上部类似 。 cd 、 bP 、 cu 、 z n 含量分别为对照 的 有离子态和络合态 bP , 由于吸持 、钝化或沉淀作用 ,
74
.
86 倍 、 16 . 81 倍 、 3 . 61 倍 、 4 , 82 倍 (A s 含量在对照 植物根系所吸收的 bP 向地上部运输困难〔`5〕。 实验
灯心草地下部未检出) 。 从各重金属的转运系数来 中出现在设计的浓度范围内 ,灯心草对重金属的吸
看 , 5种重金属元素在灯心草体内的迁移能力强弱 收随土壤重金属浓度的升高 ,灯心草吸收重金属的
依次为 : c d > z n > c u > bP > A s , 基本上都是根系中 量也相应增加 。 但其吸收比率趋于下降 , 主要是由
的浓度高于茎叶中的浓度 ,这与以往许多报道是基 于土壤重金属浓度的增高 ,植物吸收机能逐渐受到
本一致的〔” , ’ 4 〕。 但 cd 的迁移性较强 , 不仅易被灯 阻碍的结果 。
心草根系吸收 ,且易向地上部迁移 ,其体内可能存在 2 . 3 土壤重金属添加 t 对灯心草各部位吸收重金
良好的运输机制 ,有待进一步研究 。 由表 4 还可 以 属的影响
看出 ,灯心草对 dC 、 zn 、 sA 三种重金属的转运系数没 为揭示单一污染条件下灯心草各部位对土壤中
有表现出特定的变化规律 。 而对 uC 的转运系数则 dC 、 bP 、 uC 、 z n 、 A s 的吸收规律 , 以土壤中重金属添加
呈先 降后升 的变化 趋势 , 在土 壤 中 c u 含量为 量为自变量 ,植物地上部和地下部对重金属 的吸收
粼x〕 n l g/ k g时灯心草对 cu 的转运能力反而有所提 量为 Y ,基于 cd 、 bP 、 c u 、 zn 、 A , 单一处理试验样本测
高 。 在各浓度处理水平下灯心草对 bP 的转运 系数 试的基础数据 (见表 4) ,进行了多元线性回归分析
均小于 1 ,且随着 bP 浓度的增高急剧下降 。 有大量 (见表 5) 。
的报道表明 bP 进人植物体内后绝大部分累积在根
表 5 灯心草茎叶 、 根系孟金属元素含 t 与土坡中各重金属含皿相关性分析表
T目日 e 5 C o r代 Iat i佣 翻目y由 . 团旧飞 h ea Vy lt 比alt 以用奴 , st in v业协 us o理卿旧 of
JnUC uS E伍 . , 治 曰日 h ae , y n 此公幼 。圈圈戈 n et ln st in 50 11
相关项 目 回归方程 相关系数 F值 显著水平
茎叶 Cd含量与土壤中添加 Cd 含量 Y = 一 2 . 2178 + 4 . 3 % X 0 . 984 8 % . 534 7 .0 X() 22
根系 C d含量与土壤中添加 Cd 含量 Y 二 一 3 . m卯 十 8 .弘 g l x .o 肠34 38 . 7301 .0 印84
茎叶 bP 含量与土壤中添加 bP 含量 Y 二 一 279 . 82 十 21 . 05 l X 0 .叨 83 肠 . 887 4 .0 《X) 38
根系玲含量与土壤中添加 bP 含量 Y 二 一 3 .仪心 + 1 . 05 79 X .0 97 93 70 . 34 14 .0 印 36
茎叶 uC 含量与土壤中添加 uC 含量 Y 二 一 80 5巧 十 17 . 361 X 0 . 3翻 9 .0 中仗 )8 .0 54 59
根系 uC 含量与土壤中添加 uC 含量 Y二 8 . 587 4 + .2 34 54X .0 58 68 1 575 3 .0 29 83
茎叶 nZ 含量与土壤中添加 nz 含量 Y 二 一 8.6 54 8 + 1 . 124 3 X .0 73 16 3 . 45 53 0 . 1仗X)
根系 nZ 含量与土壤中添加 nZ 含量 Y 二 一 205 . 70 十 l . 103 9 X 0 . 93 10 19 . 51 36 o . m 巧
茎叶 sA 含量与土壤中添加 sA 含量 Y二 .0 叩 192 十 2 429 . 5X .0 734 7 3 . 5183 0 . 巧 74
根系 sA 含量与土壤中添加 sA 含量 Y = 一 1 9 86 7 + 2巧 . 65 X .0 9 7 8 68 .9 09 .0 仪1 ) 1
注 : Y代表植物体不同部位各重金属含量 , X 代表土壤中各重金属添加量
由表 5 可 以看出灯心草地上部和地下部对 C d
的吸收量与土壤中 Cd 添加量 的相关系数分别为
0
.
9 84 8和 0 . % 34 ,达到了显著正相关 。 同样灯心草
地上部和地下部的 bP 吸收量与土壤 bP 添加量相关
系数分别为 0 . 97 83 和 0 . 97 93 ,也分别达到了显著正
相关 。 灯心草地下部 sA 吸收量与土壤 A s 添加量相
关系数为 0 . 卯7 8 ,达到了极显著正相关 。 这表明外
源添加的 Cd 、 bP 、 A s 均能被灯心草特定部位有效吸
收 ,其添加量在一定程度上代表着土壤中 dC 、 bP 、 sA
的有效量 , 在这种条件下 ,研究重金属灯心草对 C d 、
bP
、
A s 的积累量和土壤重金属添加量之间的关系 ,
既能反映灯心草的植物有效性 , 又能说明土壤中重
金属的含量 ,因此具有较强的代表性 。 同时发现灯
心草地上部和地下部对 Cu 、 Z n 的吸收 、 灯心草地上
部对 A s 的吸收与土壤中对应重金属元素添加量之
间相关性均未达到显著程度 , 这可能与灯心草对
Cu
、
nZ
、
A s 的吸收转运机制有关 。 众多研究表明 ,重
金属元素在作物体内吸收和转运的机制被认为与各
第 1期 中 国安 全 生 产 科 学 技 术
元素在植物体内的吸收机制及生物化学过程密切相
关 。 nz 、 uC 是植物必需的微量元素 。 植物吸收 nZ 、
C u 以代谢吸收为主 , C d 、 bP 、 sA 是植物非必需的元
素 , Cd 是易积累的有毒元素 , 它有被动吸收和代谢
吸收 , bP 、 sA 元素为被动吸收 。 同时植物体对重金
属元素的吸收还受到土壤 hE 、声 、土壤有机质含量
以及各重金属赋存形态等诸多因素的影响。
3 结束语
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( l) 在土壤环境质量低浓度设置范围内 , Cd 、 bP 、
Cu 对灯心草的生长具有一定的刺激作用 。 但随着
重金属浓度增高时 ,灯心草新增株数 、 株高 、地上部
干重下降极其显著 。 而 sA (地上部除外 ) 、 zn 在整个
浓度设置范围内对灯心草 的生长都表现 出抑制作
用 。 相对于地上部而言 , 各重金属对灯心草地下部
生物量影响趋势不明显 。 单一污染条件下 ,各种金
属对灯心草各项生长指标的抑制程度大小排序为 :
nZ > sA > C
u > bP > C d
。
(2) 以灯心草生物量减产 10 % 为依据 ,根据生态
环境效应法可以将种植灯心草的土壤中 dC 、巧 、 Cu3
种重金属临界值分别设定为 10 1 1娜吨、 l o n喇吨 、
10
11娜吨。 灯心草不适合在 nZ 污染的土壤中种植 ,
土壤中 sA 临界值则尚需作进一步的研究来确定 。
( 3) 除 Cd 外 ,其余 4 种重金属均主要积累在灯心
草根部 。 根据线性回归分析 , C d 、几 在灯心草地上部
和地下部以及 sA 在灯心草地下部的积累量与土壤中
对应各重金属添加量之间存在显著的线性关系。
( 4 )本文研究对象灯心草为非食用类草本植物 ,
家禽和牲畜也极少采食 ,故其吸收的重金属不会通
过食物链逐级富集对人体健康造成威胁 。 同时 , 灯
心草在民用和工业方面用途广泛 , 经济价值较高 。
因而 ,在土壤重金属污染区合理种植灯心草可以带
来经济和生态双重效益 。
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